文幫勇，黃 錦，張濤亮，周強(qiáng)強(qiáng)，謝振東

（江西省地質(zhì)調(diào)查研究院，南昌 330030）

As、Cd元素是環(huán)境中毒性最強(qiáng)的重金屬元素，具有較強(qiáng)的蓄積性和生物富集性，在農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)耕層土壤中可通過土壤—農(nóng)作物轉(zhuǎn)化至農(nóng)作物中，并通過食物鏈富集危害人類健康［1－2］。土壤中As、Cd元素的遷移轉(zhuǎn)化能力取決于賦存形態(tài)，不同賦存形態(tài)的As、Cd元素，其生理活性和毒性均有差異，其中水溶態(tài)和離子交換態(tài)的毒性最大，殘留態(tài)的活性最小［3－7］。前人研究認(rèn)為，農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)中土壤的自然形成作用對(duì)As、Cd元素分布特征的影響占主導(dǎo)地位［8－9］，土壤中As、Cd元素總量增加主要取決于穩(wěn)定態(tài)含量的增加，即土壤在未受人類活動(dòng)影響的前提下，As、Cd元素的生態(tài)危害性不隨其總量增加而增大［10－12］。而在工礦區(qū)［13－14］、污灌區(qū)［15］土壤中會(huì)出現(xiàn)局部As、Cd含量高異常，一般隨土壤As、Cd總量增加，殘余態(tài)As、Cd含量減少，可交換態(tài)As、Cd含量上升，相對(duì)增加As、Cd的毒性［16－17］。目前，江西大余地區(qū)的區(qū)域地質(zhì)、區(qū)域化探掃面等基礎(chǔ)地質(zhì)調(diào)查工作程度較高，農(nóng)業(yè)部門也先后進(jìn)行兩次土壤普查及測(cè)土配方施肥工作，部分大專院校、環(huán)保監(jiān)測(cè)部門和科研機(jī)構(gòu)等均對(duì)該區(qū)土地污染及生態(tài)農(nóng)業(yè)等問題進(jìn)行研究?？傮w上，前人對(duì)大余地區(qū)重金屬元素的研究主要側(cè)重于As、Cd等元素在土壤或植物中的含量［19－23］。本文從土壤中As、Cd元素的賦存形態(tài)、來源及控制因素等方面入手，分析土壤As、Cd元素化學(xué)形態(tài)含量，進(jìn)而分析土壤中As、Cd元素形態(tài)含量特征和垂向變化、全量與形態(tài)含量的相關(guān)性，為研究受礦區(qū)影響的農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)土壤As、Cd元素的來源、累積及遷移性提供依據(jù)。

1 研究區(qū)概況

大余縣位于江西省西南邊緣，面積1367．63km2，居章江上游，庾嶺北麓，地理位置為東經(jīng)114．00°～144．44°，北緯25．15°～25．37°。大余縣屬中亞熱帶季風(fēng)濕潤(rùn)氣候區(qū)，雨水充沛，年平均氣溫約20．54℃。境內(nèi)北部、西部和南部地勢(shì)崛起，中部與東部凹陷，形成三面環(huán)山、朝東敞開的丘陵盆地。該區(qū)土壤以紅壤、黃壤和水稻土為主，主要種植谷類、油菜、大豆、花生和玉米等。

江西省地質(zhì)調(diào)查研究院在2010年開展了“江西省大余—南康地區(qū)1：25萬區(qū)域地球化學(xué)調(diào)查”，發(fā)現(xiàn)大余北部山區(qū)的西華山鎢礦、蕩坪鎢礦、漂塘鎢礦、雷公鎢礦、下壟鎢礦等礦集區(qū)周邊及其下游章江流域的浮江—大余丘陵和黃龍—青龍—池江沖積平原的沿岸農(nóng)田區(qū)土壤中存在較大面積的以As、Cd等元素為主的重金屬復(fù)合異常區(qū)，尤其在受鎢礦資源開發(fā)影響較大的局部農(nóng)田土壤中As、Cd元素含量超過《土壤環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)GB15618－1995》三級(jí)土壤標(biāo)準(zhǔn)。

2 樣品采集及分析測(cè)試

2．1 樣品采集

根據(jù)表層土壤As、Cd元素異常的空間分布情況，在農(nóng)田中共布置土壤樣點(diǎn)31個(gè)，其中左拔鎮(zhèn)山區(qū)、浮江—大余丘陵區(qū)和黃龍—青龍—池江沖積平原區(qū)的土壤表層（0～20cm）樣點(diǎn)和垂向剖面樣點(diǎn)個(gè)數(shù)分別為10、1，4、2和9、3，以及對(duì)照區(qū)吉村鎮(zhèn)的2個(gè)土壤表層樣點(diǎn)（圖1）。共采集土壤樣53件，其中表層樣31個(gè)，土壤垂向剖面6 個(gè)，剖面深度為150～200cm 或以見及潛水面、基巖、卵石層為準(zhǔn)，土壤分層顯著時(shí)要分層采樣，若無顯著分層，采樣密度為1個(gè)樣／50cm。

圖1 研究區(qū)采樣位置圖Fig．1 Sampling locations in the studied area

樣品采集時(shí)間為作物收割后的農(nóng)閑期，采集的各分樣點(diǎn)土壤手工掰碎，挑出根系、秸稈、石塊以及蟲體等雜物，充分混合后，按四分法留取1．0 ～1．5kg裝入樣品袋。樣品采樣時(shí)避開溝渠、林帶、路邊、舊房基、糞堆及微地形高低不平無代表性的地段。野外采回的土壤樣品及時(shí)放于樣品盤上，攤成薄薄一層，置于干凈整潔的室內(nèi)通風(fēng)處自然風(fēng)干，嚴(yán)禁暴曬，并注意防止酸、堿等氣體及灰塵污染。在風(fēng)干過程中，適時(shí)翻動(dòng)，將大土塊捏碎以加速干燥，同時(shí)剔除土壤以外的雜物。樣品干燥加工后用尼龍篩，截取20目粒級(jí)的樣品500g，裝瓶送樣。

2．2 分析測(cè)試要求

研究區(qū)土壤As、Cd元素形態(tài)含量分析在國土資源部合肥礦產(chǎn)資源監(jiān)督檢測(cè)中心完成。As、Cd元素形態(tài)分析采用Tessier［23］順序提取法分析七種形態(tài)：以水為提取劑提取水溶態(tài)、以氯化鎂為提取劑提取離子交換態(tài)、以醋酸—醋酸鈉為提取劑提取碳酸鹽結(jié)合態(tài)、以焦磷酸鈉為提取劑提取腐殖酸結(jié)合態(tài)、以鹽酸羥胺為提取劑提取鐵錳結(jié)合態(tài)、以過氧化氫為提取劑提取強(qiáng)有機(jī)結(jié)合態(tài)和以氫氟酸提取殘?jiān)鼞B(tài)。As、Cd元素形態(tài)分析檢出限見表1。

表1 As、Cd不同形態(tài)分析檢出限（mg／kg）Table 1 Detection limit of As and Cd（mg／kg）

重金屬形態(tài)分析準(zhǔn)確度要求RE%≤20%，RE%＝｜C全－C總｜／C總×100%，式中C全為元素全量、C總為元素形態(tài)總量。研究區(qū)土壤As、Cd元素形態(tài)RE%的變化范圍分別為2．58%～19．91%和0．08%～16．25%，符合分析準(zhǔn)確度要求。

形態(tài)分析樣品按20%抽取內(nèi)檢樣品，基本樣品與內(nèi)檢樣品一起分析。計(jì)算基本分析與內(nèi)檢分析測(cè)量值的相對(duì)偏差RD%＝｜A1－A2｜／（A1＋A2）×2×100%（A1、A2分別為基本和檢查測(cè)定值）應(yīng)＜40%，單元素單形態(tài)分析數(shù)據(jù)的合格率應(yīng)≥85%。研究區(qū)土壤As、Cd元素形態(tài)的相對(duì)偏差（RD%）均＜40%，分析合格率達(dá)100%。

3 土壤As、Cd元素形態(tài)含量及分布特征

3．1 表層土壤As、Cd元素形態(tài)含量

研究區(qū)表層土壤As、Cd元形態(tài)含量分析數(shù)據(jù)見表2。由表2可知，研究區(qū)As、Cd元素形態(tài)含量變化懸殊，表層土壤各形態(tài)As元素含量從低到高依次變化為強(qiáng)有機(jī)結(jié)合態(tài)＜離子交換態(tài)＜碳酸鹽態(tài)＜水溶態(tài)＜鐵錳氧化態(tài)＜腐殖酸態(tài)＜?xì)堅(jiān)鼞B(tài)，其中殘?jiān)鼞B(tài)As含量范圍為0．28～53．11mg／kg，平均含量為22．14 mg／kg，占As 總量的比例高達(dá)76．88%；其次為腐植酸態(tài)As和鐵錳氧化態(tài)As，平均含量分別為3．38 mg／kg和2．40mg／kg，百分含量分別為11．74%和8．33%；水溶態(tài)As和碳酸鹽態(tài)As平均含量分別為3．38mg／kg和2．40mg／kg，百分含量分別為1．53%和1．04%；離子交換態(tài)As和強(qiáng)有機(jī)結(jié)合態(tài)As含量均較低，百分含量均不足1．00%。

表層土壤各形態(tài)Cd元素含量從低到高依次變化為水溶態(tài)＜鐵錳氧化態(tài)＜強(qiáng)有機(jī)結(jié)合態(tài)＜?xì)堅(jiān)鼞B(tài)＜腐植酸態(tài)＜碳酸鹽態(tài)＜離子交換態(tài)，其中離子交換態(tài)Cd含量最高，含量為0．041～2．108mg／kg，平均含量為0．437mg／kg，百分含量為54．97%；其次為碳酸鹽態(tài)Cd，平均含量為0．121mg／kg，百分含量為15．22%；而水溶態(tài)Cd含量最低，百分含量為2．77%；其它形態(tài)含量相當(dāng)，百分含量變化范圍為4．03%～10．19%。

本文將植物可直接吸收利用的水溶態(tài)、離子交換態(tài)和碳酸鹽態(tài)三者之和稱為活動(dòng)態(tài)，將腐植酸態(tài)、鐵錳氧化態(tài)、強(qiáng)有機(jī)結(jié)合態(tài)及殘?jiān)鼞B(tài)四者之和稱為穩(wěn)定態(tài)［11］。大余地區(qū)表層土壤可被植物直接吸收的活動(dòng)態(tài)Cd含量為0．580mg／kg，百分含量為72．96%，活動(dòng)態(tài)As含量為0．80mg／kg，百分含量為2．78%，表明表層土壤Cd元素的活動(dòng)性遠(yuǎn)高于As元素，說明Cd元素潛在危害性顯著高于As元素。

從地質(zhì)背景看，研究區(qū)山區(qū)和丘陵出露的巖性主要為寒武系變余砂巖、板巖，局部出露侏羅系、志留系花崗巖，平原為白堊系砂巖、泥巖，對(duì)照區(qū)為奧陶系砂巖。從表3可知，異常區(qū)（山區(qū)、丘陵、平原）及對(duì)照區(qū)農(nóng)田土壤As、Cd元素各形態(tài)百分含量變化特征不一。對(duì)于As元素，平原區(qū)農(nóng)田土壤水溶態(tài)As、離子交換態(tài)As、碳酸鹽態(tài)As的百分含量均高于其它地區(qū)，百分含量分別為2．25%、0．81%和2．35%；與山區(qū)相比，丘陵區(qū)土壤水溶態(tài)As、離子交換態(tài)As的百分含量略低，而碳酸鹽態(tài)As的含量較高；對(duì)照區(qū)水溶態(tài)As、離子交換態(tài)As、碳酸鹽態(tài)As的含量相對(duì)較低，三者之和（活動(dòng)態(tài)）為1．58%，明顯低于異常區(qū)的4．03%。

對(duì)于Cd元素，丘陵區(qū)農(nóng)田土壤離子交換態(tài)Cd的百分含量為60．62%，對(duì)照區(qū)僅為22．59%，而對(duì)照區(qū)水溶態(tài)Cd百分含量為10．99%，明顯高于丘陵的3．03%。比較而言，山區(qū)與平原區(qū)農(nóng)田土壤水溶態(tài)Cd、離子交換態(tài)Cd、碳酸鹽態(tài)Cd的百分含量均相當(dāng)，活動(dòng)態(tài)含量分別為69．36%和69．05%。

與As元素類似，異常區(qū)農(nóng)田土壤活動(dòng)態(tài)Cd百分含量（70．29%）遠(yuǎn)高于對(duì)照區(qū)（43．76%），這可能與前期鎢礦資源無序開發(fā)對(duì)其周邊（山區(qū)、丘陵）及其下游（平原）農(nóng)田的影響有關(guān)，因鎢礦資源開發(fā)輸入至農(nóng)田土壤中的As、Cd元素更傾向于以危害較大的活動(dòng)態(tài)的賦存形態(tài)存在。

表2 表層土壤As、Cd元素各形態(tài)含量統(tǒng)計(jì)（mg／kg）Table 2 Contents of As and Cd in topsoil（mg／kg）

表3 不同區(qū)域表層土壤As、Cd元素形態(tài)百分含量統(tǒng)計(jì)表（%）Table 3 Percentage compositions of As and Cd in topsoil of different areas（%）

3．2 垂向土壤As、Cd元素活動(dòng)態(tài)分布

章江流域內(nèi)重金屬元素來源與成土母質(zhì)有關(guān)，該區(qū)域土壤中重金屬元素背景值較高，在雨水作用下，重金屬匯入章江相關(guān)支流。章江流域內(nèi)重金屬元素來源與人類工農(nóng)業(yè)生產(chǎn)活動(dòng)具有直接關(guān)系，尤其與西華山等鎢礦的無序開發(fā)及其酸性廢水的排放具有密切關(guān)系。通過各種途徑進(jìn)入水體的重金屬絕大部分迅速轉(zhuǎn)移至沉積物和懸浮物中，從而逐漸造成章江流域重金屬的累積和異常。同時(shí)，沉積物在合適的水動(dòng)力條件及生物擾動(dòng)作用下被揚(yáng)起發(fā)生再懸浮。每年汛期，泛濫的河水裹挾著懸浮態(tài)、溶解態(tài)的重金屬漫淹沿岸農(nóng)田。地表水是章江流域重金屬異常的重要媒介。

土壤垂向剖面（圖2、圖3）表明，章江流域不同地方垂向剖面中元素形態(tài)的變化特征不同。受西華山鎢礦床影響較大的丘陵地區(qū)，兩剖面（PM－1剖面所在農(nóng)田屬于污灌區(qū)、PM－2剖面地勢(shì)較低頻受洪水侵襲）0～20cm 的耕作層土壤中活動(dòng)態(tài)As、活動(dòng)態(tài)Cd含量較高，而20～70cm 層位上活動(dòng)態(tài)含量及百分含量急速降低，70cm 之下的層位上活動(dòng)態(tài)含量降低幅度較小。如PM－1 剖面中在耕作層、20～70cm、70～120cm、120～180cm 的層位上，活動(dòng)態(tài)As 含量分別為2．38 mg／kg、0．30mg／kg、0．09mg／kg、0．07mg／kg，百分含量相應(yīng)為9．18%、0．58%、0．16%、0．12%，說明該兩剖面中As、Cd元素的垂向遷移能力非常弱，耕作層之下土壤未受人類活動(dòng)顯著影響。

圖2 垂向土壤剖面活動(dòng)態(tài)As含量變化示意圖Fig．2 Content variety of mobile As in vertical soil profile

圖3 垂向土壤剖面活動(dòng)態(tài)Cd含量變化示意圖Fig．3 Content variety of mobile Cd in vertical soil profile

在大余北部左拔鎮(zhèn)地勢(shì)起伏變化大的山區(qū)，PM－3剖面位于地勢(shì)略高不受洪水影響的農(nóng)田中，且該處上游沒有礦產(chǎn)資源開發(fā)，土壤活動(dòng)態(tài)As含量隨剖面深度增加而略微降低，而活動(dòng)態(tài)Cd含量隨剖面深度增加而增高，且其百分含量亦隨之增高。如在耕作層、20～70cm、70～120cm 層位上，活動(dòng)態(tài)Cd含量分別為0．12 mg／kg、0．14mg／kg、0．55 mg／kg，百分含量相應(yīng)為50．07%、51．99%、63．97%。

在黃龍鎮(zhèn)—青龍鎮(zhèn)—池江鎮(zhèn)的沖積平原區(qū)，PM－4剖面位于章江南岸的農(nóng)田中，該處為章江侵蝕區(qū)，受洪水作用影響較小，土壤活動(dòng)態(tài)As、活動(dòng)態(tài)Cd含量隨剖面深度增加而降低。PM－5剖面位于章江北岸的沉積區(qū)，受洪水作用影響較大，土壤活動(dòng)態(tài)As、活動(dòng)態(tài)Cd含量在垂向剖面中均先降后升，如活動(dòng)態(tài)Cd在耕作層、20～70cm、70～120cm、120～180cm 層位上的含量分別為0．46 mg／kg、0．06 mg／kg、0．15mg／kg、0．29mg／kg。PM－6剖面位于池江沖積平原區(qū)，受洪水作用影響也較大，土壤活動(dòng)態(tài)Cd含量在垂向剖面中隨深度增加而緩慢降低，而活動(dòng)態(tài)As含量變化不顯著。

異常區(qū)受到污灌或洪水漫淹的農(nóng)田土壤中As、Cd元素活動(dòng)態(tài)含量具有垂直分布特征，其在表層土壤中的富集，而耕作層之下的含量較低，特別是受礦產(chǎn)資源開發(fā)影響較大的PM－1、PM－2剖面表現(xiàn)更為突出，說明這兩個(gè)剖面耕作層之下的土壤未明顯受人為作用影響，而耕作層土壤接收了大量外源輸入性的As、Cd元素。

4 形態(tài)含量的影響因素

剔除個(gè)別異常點(diǎn)后，對(duì)農(nóng)田土壤As、Cd元素形態(tài)含量與總量、有機(jī)質(zhì)、pH、CEC、TFe2O3、W 等進(jìn)行相關(guān)性統(tǒng)計(jì)（表4）。對(duì)于As元素，土壤水溶態(tài)As、腐植酸態(tài)As、鐵錳氧化態(tài)As及殘?jiān)鼞B(tài)As含量與其總量呈極顯著正相關(guān)，相關(guān)系數(shù)分別為0．55、0．55、0．78、0．99（p＝0．01，n＝31），如殘?jiān)鼞B(tài)As與其總量的相關(guān)方程（圖4）為：y ＝0．8921x－3．551。土壤離子交換態(tài)As、鐵錳氧化態(tài)As、強(qiáng)有機(jī)結(jié)合態(tài)As及殘?jiān)鼞B(tài)As含量與土壤W 也呈極顯著正相關(guān)，相關(guān)系數(shù)分別為0．88、0．87、0．96、0．96（p＝0．01，n＝17）。土壤離子交換態(tài)As、碳酸鹽態(tài)As及殘?jiān)鼞B(tài)As與土壤TFe2O3呈較顯著正相關(guān)，相關(guān)系數(shù)分別為0．48、0．40、0．54（p＝0．05，n＝17）。此外，土壤碳酸鹽態(tài)As及強(qiáng)有機(jī)結(jié)合態(tài)As與土壤pH、離子交換態(tài)As與CEC 呈一定的相關(guān)性，而土壤As各形態(tài)含量與土壤有機(jī)質(zhì)無顯著相關(guān)性。

土壤離子交換態(tài)Cd、碳酸鹽態(tài)Cd、腐植酸態(tài)Cd、鐵錳氧化態(tài)Cd及殘?jiān)鼞B(tài)Cd的含量與其總量呈極顯著線性正相關(guān)，強(qiáng)有機(jī)態(tài)Cd與總量呈較顯著正相關(guān)，其相關(guān)系數(shù)分別為0．98、0．70、0．77、0．72、0．57、0．45（p＝0．01，n＝31），如離子交換態(tài)Cd與其總量的相關(guān)方程（圖4）為：y ＝0．693x－0．1141。土壤水溶態(tài)Cd、鐵錳氧化態(tài)Cd、強(qiáng)有機(jī)結(jié)合態(tài)Cd及殘?jiān)鼞B(tài)Cd與土壤W 也呈極顯著正相關(guān)，相關(guān)系數(shù)分別為0．63、0．93、0．94、0．79（p＝0．01，n＝17）；土壤離子交換態(tài)Cd、碳酸鹽態(tài)Cd、腐植酸態(tài)Cd、鐵錳氧化態(tài)Cd及殘?jiān)鼞B(tài)Cd與土壤TFe2O3呈較顯著正相關(guān)，相關(guān)系數(shù)分別為0．52、0．42、0．48、0．47、0．40（p＝0．01，n＝17）；土壤Cd各形態(tài)含量與土壤有機(jī)質(zhì)、pH、CEC均無顯著相關(guān)性。

表4 表層土壤As、Cd元素形態(tài)含量與總量相關(guān)矩陣Table 4 Correlation matrix of As and Cd content with total content in topsoil

圖4 表層土壤殘?jiān)鼞B(tài)As與總量As（a）、離子交換態(tài)Cd與總量Cd（b）的散點(diǎn)圖Fig．4 Scatter diagrams showing the relationships of residual As with total As content（a），ion exchange Cd with total Cd content（b）

除總量外，土壤As、Cd元素主要賦存形態(tài)含量與土壤W 呈顯著的正相關(guān)。該地區(qū)異常查證巖石分析結(jié)果表明，礦區(qū)存在礦化或含礦巖石中As、Cd等重金屬元素含量遠(yuǎn)高于土壤中的含量，而背景區(qū)或礦區(qū)非礦化巖石中As、Cd等重金屬元素含量略低于土壤中的含量，如雷公鎢礦區(qū)所采集的含鎢礦石英脈中Cd元素含量高達(dá)170mg／kg，漂塘鎢礦區(qū)黃銅礦化黑云母花崗巖中 As 元素含量達(dá)498mg／kg，而背景區(qū)或礦區(qū)非礦化巖石（砂巖、變余砂巖、板巖等）Cd 元素含量范圍為0．05～0．36mg／kg、As元素含量范圍為6．09～36．5mg／kg。這說明農(nóng)田土壤As、Cd、W 元素的來源較為一致，即共同受鎢礦資源開發(fā)的影響。

此外，土壤As、Cd 元素形態(tài)含量與土壤TFe2O3呈較顯著的正相關(guān)，可能是由于大余地區(qū)土壤具有脫硅富鋁富鐵的特點(diǎn)，即土壤中的鐵易形成Fe（OH）3或鐵錳鋁氧化物等粘土礦物膠體，易吸附或共沉淀As、Cd元素。

對(duì)土壤As、Cd元素形態(tài)百分含量與其總量進(jìn)行相關(guān)性統(tǒng)計(jì)，結(jié)果顯示，殘?jiān)鼞B(tài)As的百分含量與總量呈顯著正相關(guān)，腐植酸態(tài)As、強(qiáng)有機(jī)結(jié)合態(tài)As的百分含量與總量呈顯著負(fù)相關(guān)（圖5），其它形態(tài)的百分含量與總量呈弱負(fù)相關(guān)或無顯著相關(guān)，如殘?jiān)鼞B(tài)As 與總量的相關(guān)方程為：y＝0．0042x＋0．6096，相關(guān)系數(shù)為0．77（p＝0．01，n＝31）。這說明著隨著土壤As元素總量的增加，殘?jiān)鼞B(tài)As的含量增幅較大，且其百分含量越來越高，腐植酸態(tài)As、強(qiáng)有機(jī)結(jié)合態(tài)As的百分含量不斷下降，而遷移性較強(qiáng)的活動(dòng)態(tài)As的百分含量無顯著變化。

圖5 表層土壤As、Cd元素形態(tài)百分含量與總量的散點(diǎn)圖Fig．5 Scatter diagrams showing the relationships between As，Cd content and the total content

土壤離子交換態(tài)Cd 百分含量與總量呈正相關(guān)，腐植酸態(tài)Cd、強(qiáng)有機(jī)結(jié)合態(tài)Cd的百分含量與總量呈負(fù)相關(guān)（圖5），其它形態(tài)Cd與總量均無顯著相關(guān)，如離子交換態(tài)Cd 與總量的相關(guān)方程為：y ＝0．1392ln（x）＋0．5413，相關(guān)系數(shù)為0．73（p＝0．01，n＝31）。這意味著隨著土壤Cd元素總量的增加，離子交換態(tài)Cd的含量增幅較大，其百分含量越來越高，而腐植酸態(tài)Cd、強(qiáng)有機(jī)結(jié)合態(tài)Cd的百分含量不斷下降，其它形態(tài)的百分含量無顯著變化。

5 結(jié) 論

贛南大余地區(qū)農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)中土壤殘?jiān)鼞B(tài)As、離子交換態(tài)Cd含量表明表層土壤Cd元素的活動(dòng)性遠(yuǎn)高于As元素，其在章江流域的遷移能力和潛在危害性需要警惕。

異常區(qū)農(nóng)田土壤As、Cd元素的活動(dòng)態(tài)的百分比含量顯著高于對(duì)照區(qū)，受污灌或洪水漫淹的農(nóng)田土壤As、Cd元素活動(dòng)態(tài)含量具有垂直分布特征，其在0～20cm 表層土壤中顯著富集，而20cm 以下的土層中含量較低，表明土壤外源輸入性的As、Cd元素傾向于以活動(dòng)態(tài)的賦存形式存在。

農(nóng)田土壤As、Cd 元素各形態(tài)與其總量、W、TFe2O3、有機(jī)質(zhì)、pH、CEC 的相關(guān)性分析表明土壤As、Cd元素主要來源于鎢礦資源的開發(fā)，其遷移受TFe2O3的制約。土壤As、Cd元素形態(tài)百分含量與其總量相關(guān)性分析表明，外源輸入農(nóng)田土壤中的As主要為殘?jiān)鼞B(tài)、Cd主要為離子交換態(tài)。

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